Introduktion til kildesporing af miljøfremmede stoffer i kloaknetIndholdsfortegnelse3 Tør kildesporing 4 Våd kildesporing 6 Videre tiltag Bilag 1: Stofoversigter for de fire "slamstoffer" 1. IndledningDenne rapport er udarbejdet i forbindelse med projektet "Kildesporing af miljøfremmede stoffer i kommunale kloaknet", der er gennemført af COWI med tilskud fra Rådet vedrørende genanvendelse og mindre forurenende teknologi. Projektet er udført for Miljøstyrelsen under Rammeprogrammet til begrænsning af miljøbelastende stoffer i affald, restprodukter og genanvendelige materialer m.v. Rammeprogrammet blev iværksat i 1991 ud fra et ønske om at få reduceret miljøbelastningen forbundet med affaldsbehandling. Dette skulle blandt andet ske ved at få identificeret de mest miljøbelastende stoffer i affaldsbehandlingen og spore kilderne til disse stoffer. Miljø- og Energiministeriet udsendte i 1996 to bekendtgørelser, der tager sigte på at begrænse belastningen med tungmetaller og miljøfremmede stoffer, der tilføres vandmiljøet med spildevand eller jordmiljøet med spildevandsslam:
Hvad enten det drejer sig om spildevandsslam eller recipienter for spildevandsudledninger må det første trin til forbedring af miljøtilstanden være, at man får indkredset årsagen til problemet, eller med andre ord får opsporet kilden. Erfaringsgrundlaget i Danmark med kildesporing er ret spinkelt, ikke mindst hvad de miljøfremmede stoffer angår, og der er ikke nogen klar fremgangsmåde for løsning af en sådan opgave. Kildesporingsprojektet har derfor haft som hovedformål at udvikle et koncept og nogle værktøjer til at indkredse kilder til specifikke kemiske belastninger i spildevandssystemer. Projektet har været orienteret mod miljøfremmede stoffer, med fokus på de fire stoffer, der er omfattet af ovennævnte Bek. nr. 823 (DEHP, NPE, PAH og LAS - herefter kaldt "de fire slamstoffer"), men den principielle fremgangsmåde er den samme for andre miljøfarlige stoffer, inklusive metallerne. Denne korte rapport er tænkt som en kortfattet, praktisk orienteret indføring i kildesporingsproblematikken, der er mere detaljeret beskrevet i baggrundsrapporten for projektet (kan findes på Miljøstyrelsens hjemmeside).
2. Kildesporing - en oversigtÅrsager til kildesporing Der kan være forskellige bevæggrunde i en kommune til at ville lokalisere kilder til miljøbelastende stoffer. Det kan for eksempel skyldes, at formelle grænseværdier eller kvalitetskrav er overtrådt, men der kan lige så vel være tale om at ville sende et lokalt miljøpolitisk signal. Behovet for en kildesporing kan også være, at der er konstateret driftsproblemer på renseanlægget eller uønskede virkninger på vandmiljøet i kommunen. Kendt problemstof Det skal præciseres, at kildesporingskonceptet, der præsenteres på de følgende sider, er beregnet til situationer, hvor der er tale om at opspore kilderne til en aktuel belastning med et på forhånd kendt problemstof. Driftforstyrrelser og recipienteffekter Andre relevante problemstillinger, driftsforstyrrelser på renseanlæg eller effekter i vandmiljøet, er altså ikke omfattet af konceptet før problemstoffet (eller -stofferne) er identificeret. Der er dog heller ikke tale om nogen modsætning med hensyn til fremgangsmåde, idet arbejdet med at identificere problemstoffet kan opfattes som en "Fase ¸ 1" i en kildesporing, mens "Fase 0" er de indledningsvise overvejelser om, hvordan problemet skal tackles. Se Figur 2.1 for en oversigt over de forskellige faser i en kildesporing. Kildesporing eller...? Det første man må gøre sig klart, hvis man overvejer at iværksætte en kildesporing af et miljøfremmed stof eller et tungmetal er:
Det er i den forbindelse vigtigt at være klar over, at det i mange tilfælde vil kræve et stort ressourceforbrug at nå frem til at foretage en egentlig "juridisk holdbar" udpegning af en enkelt eller nogle ganske få kilder, der forårsager problemet. Dette kræver ofte, at der gennemføres tilsynsmålinger på specifikke virksomheder, og det er vanskeligt at sikre sig, at prøverne er repræsentative for udledningen, og at evt. specialudledninger er inkluderet. Der er dog også en række andre vanskeligheder med at få et klart og entydigt billede af kilder i kommunens kloaknet. Det skyldes f. eks. ufuldstændige oplysninger om virksomheder og spildevandsudledninger, forekomst af indsivning i ledningsnettet, "fortidens synder" i form af akkumulering i kloaknettet eller tekniske begrænsninger med prøvetagning og massebalancer. Derfor bør det tidligt overvejes om andre tiltag (se kapitel 0) eller blot elementer af kildesporingskonceptet kan give samme bidrag til løsning af problemet som en komplet kildesporing. Spredning af kemiske stoffer Miljøfremmede kemiske stoffer anvendes overalt i samfundet og spredes til omgivelserne via mange forskellige mekanismer, ad forskellige transportveje og på forskellige tidspunkter i deres såkaldte livscyklus. Den store kompleksitet i spredningsveje af miljøfremmede stoffer betyder, at stofferne kan tilgå spildevandssystemet på forskellige steder, på forskellige tidspunkter og i forskellige koncentrationer. Mange stoffer vil i varierende grad lande i spildevandssystemet alene på grund af de mange aktiviteter og funktioner i vort samfund, der baserer sig på brugen af vand (ikke mindst vask og rengøring). Punktkilder og diffuse kilder En af de indledende overvejelser går derfor på, om problemet overvejende skyldes punktudledninger eller snarere diffus belastning. Nogle stoffer er så vidt udbredte i samfundet, at de findes i betydelig mængde uanset, hvor i systemet man leder efter dem (diffus belastning). Selv stoffer med mere afgrænsede anvendelser har almindeligvis både et punktbidrag og et diffust bidrag, og kan derfor påvises i både industri- og husspildevand og i vejvand, men i forskellige koncentrationer. Konkret, lokal kildesporing er i sagens natur nytteløs over for rent diffuse belastninger. Kildesporingens faser Fase -1 og Fase 0 betegner aktiviteter som leder op til en beslutning om, hvorvidt der skal igangsættes en "rigtig" kildesporing (se oversigten på Figur 2.1). Den praktiske gennemførelse af en kildesporing deles af både faglige og ressourcemæssige grunde hensigtsmæssigt op i to hovedfaser:
Foretages først og fremmest ved skrivebordet (derfor "tør") og omfatter udnyttelsen af eksisterende generel og lokalspecifik viden og erfaring til at indkredse den konstaterede forurenings kilde(r) mest muligt, eventuelt til et niveau, hvor direkte aktion over for problemets årsag(er) er mulig. Hvis der er behov, tages der prøver i kloaknettet (derfor "våd"). Denne efterfølgende fase er ofte ikke nødvendig, men omfatter, på baggrund af den tørre kildesporings resultater, gennemførelse af et praktisk, målrettet prøvetagnings- og analyseprogram for yderligere at indsnævre de mulige kilder til et antal, der muliggør en direkte indsats til afhjælpning af problemet. Figur 2.1 - Oversigt over de forskellige faser i en kildesporing. Se her
3. Tør kildesporing3.1 Introduktion I konceptet for kildesporing lægges der stor vægt på Fase 1, den tørre kildesporing. Dette skyldes at:
Generel og lokalspecifik viden Den tørre kildesporing bygger på, at man opsøger og sammenstiller eksisterende viden inden for to hovedgrupper:
Stofoversigter for 17 stoffer På basis af eksisterende viden er der, som en del af dette projekt, udarbejdet skematiske oversigter over mulige kilder til og anvendelser af 17 stoffer og stofgrupper (4 tungmetaller og 13 miljøfremmede stoffer, herunder de fire såkaldte "slamstoffer"). Dvs. punkt 1.c i kildesporingen er allerede dækket for disse stoffer. Samtlige oversigter findes i baggrundsrapporten, mens oversigterne for de fire slamstoffer tillige er inkluderet som Bilag 1 i denne introduktionsrapport, hvor de er suppleret med forskellige andre stofoplysninger. Den generelle viden, der er behov for, kan opdeles i tre hovedgrupper: Fysisk-kemiske data, miljøoplysninger og kildeoplysninger. Som nævnt ovenfor, indeholder projektets baggrundsrapport (bilag 4) information om den generelle viden om kilder til en række miljøfremmede stoffer. De er alle påvist i dansk spildevand og/eller slam, og for dem alle eksisterer der grænseværdier, kvalitetskrav eller reduktionsmål. Vedrører problemet et eller flere af disse stoffer, kan der derfor i den tørre kildesporing med fordel tages udgangspunkt i de nævnte oversigter. I det følgende beskrives, hvilken fremgangsmåde og hvilke kilder til information, der med fordel kan anvendes, såfremt en ny eller opdateret informationssøgning er krævet. Informationssøgning Hvor og hvordan kan man så søge generel viden om de nævnte emner? En generel oversigt med nogle eksempler gives i nedenstående skema (tabel 3.1). Tabel 3.1 - Eksempler på relevante oplysninger og informationskilder
Stof- og miljøoplysninger For de fleste stoffer, som det vil være relevant at forfølge i danske kommuner, findes der basisdata vedrørende identitet og fysisk-kemiske egenskaber. Derudover vil man kunne finde data om omsætning og spredning i miljøet for en del stoffer, primært de som enten produceres i store mængder og de, som internationalt er erkendt som problematiske i miljøet. Oplysningerne bruges til at svare på spørgsmål, som f.eks. følgende:
Baggrundsrapporten for projektet rummer nogle af de oplysninger, der skal bruges til at svare på ovenstående, og Miljøstyrelsens database for det "Nationale overvågningsprogram for vandmiljøet 1998-2003" (NOVA) rummer data for mere end 250 stoffer samt information om regulering og grænseværdier. Disse informationer vil på sigt blive tilgængelige på Internettet. Kildeoplysninger For flertallet af stoffer findes der kun alment tilgængelige informationer om anvendelser og potentielle kilder på et meget overordnet niveau. Oftest er der tale om information, der ikke er rettet mod danske forhold og som snarere beskriver stoffets funktion i processer (f.eks. slibemiddel) eller produkter (f.eks. hærder) end sætter stoffet direkte i relation til brancher eller virksomhedstyper. Oversigter over den potentielle forekomst og anvendelse af 17 stoffer, der indgår som bilag 4 i baggrundsrapporten, er forsøgt relateret til danske forhold og er inden for hver hovedkomponent af spildevandet ordnet i forhold til:
Den tilgængelige viden om anvendelserne af kemiske stoffer er stort set kvalitativ. Det vil sige, at informationerne kan bruges til at etablere en slags bruttoliste over potentielle kilder, men ikke til at rangordne dem efter relativ vigtighed i en konkret, lokal sammenhæng. Dog er der i de massestrømsanalyser, der foreligger for et antal tungmetaller og andre miljøbelastende stoffer, information, som kan bidrage til at rangordne vigtigheden af mulige kilder. Ud over skriftlige kilder er der en række institutioner, f.eks. Miljøstyrelsen, GTS-institutter (tidl. ATV), Danmarks Tekniske Universitet og brancheorganisationer, der ligger inde med relevant viden, men som ikke er almindelige, offentlige servicecentre i denne sammenhæng. Desuden vil Produktregisterets Kemiservice i et vist omfang kunne være behjælpelig med information om kildestyrken af produktgrupper. 3.3 Foreliggende lokalspecifik viden Den anden vigtige videnkategori i den tørre kildesporing er den lokalspecifikke viden om det aktuelle opland, kloaksystemets opbygning og virksomhederne, der er tilsluttet systemet. Når oplysningerne kobles med den generelle viden, der blev gennemgået i det foregående afsnit, lettes identifikationen af potentielle kilder. Og jo mere detaljerede oplysninger, man kan få om de lokale forhold, jo tættere vil man kunne indkredse sin(e) kilde(r). Den lokalspecifikke viden kan opdeles i henholdsvis kildeviden (tabel 3.2), som har med udlederen at gøre, og systemviden (tabel 3.3), som har med spildevandssystemet at gøre. Tabel 3.2 - Eksempler på kildeviden.
Liste- og anmeldevirksomheder Liste- og anmeldevirksomheder (hhv. Bek. nr. 794 af 9. december 1991 og nr. 367 af 10. maj 1992) registreres af kommunen tillige med autoværksteder mv. (Bek. nr. 922 af 5. december 1997). Registreringen rummer kun oplysninger om navn, adresse og virksomhedskategori i forhold til bekendtgørelsernes systematik, som også bruges i MISS-systemet (kategorierne A-K samt Q). Koblingen mellem identitet og kategori er vigtig i forhold til sammenstillingen med de generelle kildedata. Andre relevante kildetyper De nævnte kategorier rummer imidlertid ikke alle de typer af kilder, der kan være relevante i forbindelse med kildesporing af miljøfremmede stoffer. Kategorierne er f.eks. begrænset til erhvervsvirksomheder og herunder primært virksomheder af industriel karakter. Blandt andet i forhold til stoffer, der indgår i professionelle vaske-, rengørings- og desinfektionsmidler, er imidlertid også store kontorvirksomheder og offentlig administration vigtige tillige med hospitaler, laboratorier, skoler, institutioner og sportsanlæg. Drejer kildesporingen sig om den slags stoffer, må det anbefales, at man gennemgår sit opland og registrerer disse kildetyper, når de er over en vis størrelse (dvs. skønnes at give et større punktbidrag end en almindelig boligblok). Oplysninger om stoffer mv. Blandt det tilsynsmateriale, som allerede er til rådighed i kommunen eller kan skaffes fra virksomhederne, er f. eks. råvarelister, udledningsstilladelser, og viden om produktionsprocesser. I mange tilfælde er den relevante viden ikke en del af tilsynsrapporter m. m., men findes i medarbejdernes erfaringsbank. Oplysninger om spildevandsmængder eller, alternativt, vandforbrug er vigtig information ved vurderingen af de mulige kilders størrelse. Ofte er oplysningerne om spildevandet ufuldstændige, mens data om vandforbrug findes. Imidlertid ligger disse oplysninger sjældent i miljøafdelingen, men skal skaffes andetsteds i den kommunale forvaltning. Dette er ikke altid problemfrit. Tabel 3.3 - Eksempler på systemviden.
Kortmateriale De kommunale grundkort findes i dag som oftest på digitaliseret form og i mange tilfælde også med tilkoblede databaser med matrikel- og adresseoplysninger. En hel del kommuner har også deres ledningsnet indlagt på grundkortene, evt. med tilhørende data om ledningsnettet og dets knudepunkter og brønde. Hvor sådanne kort foreligger, kan der fås et overblik over de potentielle kilders placering i oplandet og tilslutningspunkt på ledningsnettet. Anden systeminformation For at kunne gøre vurderingen af forureningsbidrag mere konkret og stedspecifik er det vigtigt at have noget mere kvantitativ information om systemet, dvs. beregninger eller målinger af de vandvolumener, der tilføres fra de enkelte deloplande og oplysninger om spildevandets karakter. Tidligere genneførte måling af vandføring i kloaknettets knudepunkter, døgn- og ugevariation o. lign. kan være værdifulde i en vurdering af et forureningsbidrag fra forskellige oplande. Personlig kontakt til relevante medarbejdere kan bringe viden frem, som ikke er skriftligt afrapporteret, eller som findes i andre kommunale afdelinger. Komplicerende forhold Det varierer fra kommune til kommune, hvor mange oplysninger, der findes, og hvor ofte de opdateres. De relevante oplysninger findes sjældent samlet i én afdeling, men skal indhentes forskellige steder fra. Lagring og arkivering af oplysninger foregår også efter forskellige systemer, der kan være betinget af, med hvilket formål de indsamles eller blot skyldes historiske forhold. 3.4 Lagring og håndtering af informationer Der er mange typer af oplysninger på forskellige niveauer, der skal håndteres ved en kildesporing. Det er afgørende at få koblet den generelle viden om et stof og dets anvendelser med den lokale viden om oplandet og dets aktiviteter. Dette arbejde kan gøres, og er hidtil blevet gjort, manuelt, men skønnes hensigtsmæssigt at kunne organiseres ved hjælp af en såkaldt relationsdatabase. Sådanne databaser er i dag ret brugervenlige og fungerer udmærket på almindelige pc'er. Gevinsten ved at lagre og organisere data på denne måde tiltager naturligvis proportionalt med størrelsen og kompleksiteten af virksomhedsstrukturen i oplandet og af kloaksystemets opbygning. En database vil yderligere åbne mulighed for at lave tværgående søgninger i et større omfang og langt hurtigere end, hvad der er muligt manuelt. Formodentlig vil en database også kunne bruges til andet kommunalt miljøarbejde end kildesporing. Hvis der foreligger et digitaliseret kortgrundlag, kan der etableres et egentligt database/GIS-system, der giver mulighed for umiddelbar visualisering af de mulige kilders placering og tilslutning til kloaknettet. Som ved al struktureret lagring af information er ulempen ved et databasesystem, at det er nødvendigt at inddele mulige kilder og anvendelser i nogle standardkategorier for at kunne koble og styre de generelle og de lokalspecifikke inputs (de lokale virksomheder er på forhånd registreret i nogle standardkategorier). Derved tabes noget information, og antallet af mulige kilder, der udpeges af databasen bliver bredere end, hvad basisinformationen angiver. Som det fremgår af skemaernes (tabel 3.2 og 3.3) opstilling af informationsbehov til tør kildesporing, bør der til en sådan opgave sammensættes et så bredt team som muligt, idet der principielt er behov for erfaring og viden om både miljøkemi, analytisk kemi, prøvetagning, spildevandssystemer og om industrier og deres processer.
4. Våd kildesporing4.1 Generelle overvejelser og oplysninger 4.1 Generelle overvejelser og oplysninger Våd kildesporing er en tids- og omkostningstung aktivitet, hvis indhold skal nøje afstemmes med sit formål og det ønskede resultat. Den bør kun igangsættes efter en tør kildesporing. På baggrund heraf kan det afgøres, om der allerede er tilstrækkelig information i forhold til det konkrete formål. Før en våd kildesporing igangsættes, skal det overvejes, om resultatet f. eks. skal være en orientering om niveauet i udvalgte oplande i kommunen, lokalisering af enkeltkilder eller opstilling af overordnede massebalancer for hoved- og deloplande. Prøvetagningsudstyr, -metodik og -intensitet bør nemlig afstemmes i forhold til den ønskede præcision, dokumentation etc. Figur 4.1 giver et overblik over elementerne i våd kildesporing. : Se her Figur 4.1 Elementer i våd kildesporing. Strategien for prøvetagning afhænger af det ønskede resultat, karakteristiske egenskaber ved problemstoffet og ved den måde stoffet udledes på, samt økonomien. Afhængig af hvor specifikt man vil henføre stoffet til en bestemt kilde, kan kildesporingen blive mere eller mindre omfattende. Muligvis stammer stoffet fra en så genkendelig industriel proces eller så lille et delopland, at der kan tages direkte kontakt til en eller få udledere, og der er slet ikke behov for en egentlig våd kildesporing. Ved måling i kloaknettet bør en strategi omfatte en fase (baseret på den tørre kildesporing), hvor der udvælges knudepunkter, prøvetyper og metoder til måling afhængig af de aktuelle forhold. Herefter gennemføres målinger i udvalgte knudepunkter i oplandet. Efter vurdering af resultatet kan prøvetagningen justeres og sporingen kan gentages i en eller flere omgange i kloaknettet eller der kan direkte skrides til aktion over for problemet. Hvis resultaterne "skal bruges i Byretten" vil tilsyn på den enkelte virksomhed være en del af sporingen, og her kan det være vigtigt for den nødvendige dokumentation, at der vælges laboratorier, som er akkrediteret til prøvetagning og analyse. Kildesporingen kan munde ud i en monitering af forholdene, efter at der er skredet ind over for udledningen. Strategien for prøvetagning til kildesporing for forskellige stoftyper må justeres mht. til type af kilde (industri, hushold, regnvand), sandsynligt udledningsmønster, særligt fordelagtige prøvematricer (vand, suspenderet stof, kloakhud) set i lyset af det enkelte stofs karakteristika samt eventuel omdannelse af stoffet undervejs i kloaknettet. Herunder er en "checkliste", som bør indgå i valg af strategi for våd kildesporing i lokale oplande: Se her Efter sammenholdelse af informationen fra den tørre kildesporing, resultatet af overvejelse om strategi og ressourcer i forhold til det ønskede resultat vælges de specifikke metoder med hensyn til:
Valg af knudepunkter vil være afhængigt af det aktuelle opland. En kildesporing vil i hver runde nok typisk omfatte 3-5 knudepunkter, f. eks. 2-4 deloplande og en prøve fra en brønd nedstrøms et overløbsbygværk (så der er sikret god opblanding). Spildevandskort og -planer er ikke altid helt opdaterede og en tæt kontakt til den relevante afdeling i kommunen vil hjælpe til at vælge de bedst egnede brønde. Det gælder også praktiske krav til plads og indretning i brønden samt evt. trafikale problemer. Til brug for den våde kildesporing vil relevant information omfatte forhold, som kan få indflydelse på valget af den indsamlede fase (vand, slam m.m.), indsamlingsmetodik, opbevaring af prøver osv. Det vil især være stoffets
Opløselighed og fordeling Når et stofs vandopløselighed er høj, vil det almindeligvis findes opløst i vandfasen, og er opløseligheden lav, er det sandsynligvis fordelt, så mest er bundet på det suspenderede stof i spildevandet. Det kan være vanskeligt at skille de to faser fuldstændigt ad, og alene af den grund anvendes ofte vandprøver som repræsenterer den samlede prøve (total vandprøver). Da de miljøfremmede stoffer også har ret lav vandopløselighed er det typisk mest relevant at indsamle prøver, hvor partikelfasen er med. Stoffer, som er positivt eller negativt ladet, har betydelig større vandopløselighed end det tilsvarende stof uden ladning, og man skal være opmærksom på at opløseligheden påvirkes af pH. Ioniske stoffer (dvs. positivt eller negativt ladede molekyler, hhv. kationer og anioner) kan danne komplekser med mod-ioner, og komplekset kan være meget mindre vandopløseligt end begyndelsesstoffet. F.eks. er det velkendt, at LAS danner komplekser med calcium, som så fælder ud. Der findes også andre komplekser, som kan vanskeliggøre kildesporingen, blandt andet kan kationiske detergenter danne komplekser med den anioniske detergent LAS, som så ikke kan måles med visse målemetoder. I spildevand er der generelt gunstige betingelser for kemisk og biologisk nedbrydning af organiske stoffer, især hvis en prøvetagning foregår over flere dage. Hydrolyse er ofte en ret hurtig proces, men er ikke virksom for flertallet af relevante stoffer. Biologisk nedbrydning er relativt langsom, men vil påvirke langt flere stoffer, da de fleste organiske stoffer kan omdannes. Biologisk nedbrydning af miljøfremmede stoffer hæmmes ved lav temperatur, og ved langvarige prøvetagninger vil køling af prøvemateriale derfor være hensigtsmæssig. Dette vil også nedsætte fordampningen af flygtige stoffer. Der indsamles ofte døgnprøver, som konserveres dagligt, men en prøve opsamlet over en uge kan under normale forhold udmærket anvendes til kildesporing. Flere af de kildesporingsrelevante miljøfremmede stoffer er reelt grupper af flere stoffer. Det gælder LAS, NPE og PAH, og sammensætningen af gruppen kan afspejle et bestemt udledningsmønster. Hvad angår NPE kan der f.eks. udledes ren nonylphenol et sted, mens der andet sted udledes NPE med lange ethoxykæder. En måling af forholdet mellem de specifikke stoffer kan give oplysning om kildens karakter eller afstanden til den, mens en standard analysemetode kun vil angive det samlede indhold af NPE. Prøvetagning Ved valg af prøvetagningsmetode er det mindre vigtigt, hvilken metode der vælges, blot der på baggrund af målingerne kan opstilles en mere eller mindre præcis massebalance. Valgmulighederne er derfor afhængige af kvaliteten af de eksisterende data, behovet for præcision og de aktuelle forhold i kloaknettet (samt naturligvis de ressourcer, som er til rådighed). I særlige tilfælde kan stikprøver anvendes til kildesporing, hvor flow og sammensætning af spildevandsstrømmen er kendt. De mest almindelige prøvetagere er flow- og tidsproportionale vakuumprøvetagere, som automatisk suger en prøve op i en beholder afhængigt af hhv. vandføringen eller tiden. En flowproportional prøve udtages hyppigere eller med større volumen ved stigende flow, mens den tidsproportionale prøve er udtaget med ens tidsintervaller. Afhængig af omstændighederne kan prøven bestå af delprøver udtaget i løbet af et par timer eller over flere uger. Der findes prøvetagere med plads til et større antal prøver, men ofte skal prøvetagerens funktion alligevel inspiceres dagligt eller døgnprøver skal konserveres. Valg af metode Tidsproportional prøvetagning er en velkendt teknik, som dog er følsom over for svingninger i vandføringen. Flowproportional prøvetagning er mest avanceret og giver mest præcise resultater, men har i praksis hidtil ikke været så velegnet i store rørdiametre eller vandføringer (især problematisk under regnvejr ved fælleskloakering). Til måling af vandføring og flow-proportional prøvetagning er der dog kommet ringmålere frem, som løser nogle af disse problemer.
Automatisk prøvetagning, hvad enten der er tale om tids- eller flowproportional, rummer mulighed for store ærgrelser, fordi materiellet ikke altid fungerer under hele prøvetagningsperioden. Det kan medføre, at serier af prøvetagninger ikke bliver sammenlignelige, og må kasseres. Tidsproportionale prøvetagere er mindre komplicerede end flowproportionale og er derfor mindre udsatte for nedbrud. Til gengæld kan resultaterne ikke på samme umiddelbare måde omsættes til massebalancer for kloaknettet som resultater fra flowproportionale prøvetagere. Tidsproportionale prøvetagere er i dag billigere og står til rådighed i flere kommuner end flowproportionale, men der udvikles til stadighed nye og formodentlig mere driftsikre prøvetagere, og det anbefales at tage kontakt med firmaer eller kommuner med erfaring i emnet. Nøjagtighed For de fleste automatiske prøvetagere er usikkerheden på prøveopsamlingen i størrelsesordnen 20-30%. Det skal huskes, at der kun tages prøver i et ganske lille tidsrum sammenlignet med det tidsrum, der regnes på (anslået samlet tid ved fire prøvetagninger á 100 mL i timen: samlet max. 5 min.). Prøvetypen Prøvetypen kan f.eks. være (total eller filtreret) vandprøve, prøver af suspenderet materiale og prøver af kloakhud. Ofte indsamles den bundfældede fraktion i prøveoptageren over en tids/flow periode. Den har sammenhæng med slamfraktionen og repræsenterer allerede en opkoncentrering af de fleste stoffer. Materialevalg Miljøfremmede stoffer kan frigives fra mange af de produkter, som kan anvendes i en prøvetager, eller der kan være materialer i prøvetageren som binder stofferne til sig. Disse emner skal tages op med analyselaboratoriet. Analyseparametre Det eller de miljøfremmede stoffer man ønsker at spore, skal naturligvis analyseres, men der er en række sideparametre som med fordel kan inkluderes, da de hjælper fortolkningen af data. Afhængig af valg af prøvetype kan eksempler være tørvægt, organisk kulstof (TOC), suspenderet stof eller turbiditet, flow, pH o. lign. Da mange udledninger er kortvarige, bør disse målinger ideelt set være meget hyppige, og for nogle parametre findes udstyr til kontinuert måling. Analysemetodiske overvejelser Det kan være relevant at anvende andre analysemetoder end standardmetoder, hvis særligt lave (eller høje) koncentrationer skal bestemmes, eller hvis særlige præcise stofmønstre ønskes afsløret. Relevante metoder bør drøftes med analyselaboratoriet når strategien planlægges.
Detektionsgrænse og præcision Analyselaboratoriets detektionsgrænse for slamstoffer kan være tilstrækkelig til også at måle på suspenderet stof opsamlet fra spildevandet, og den kan også være acceptabel for måling på total vandprøver. For filtrerede vandprøver vil der sandsynligvis være tale om specialanalyser, og det må under alle omstændigheder anbefales, at man får afklaret disse problemstillinger med laboratoriet, inden der vælges metoder. Den analytiske præcision er generelt høj (typisk 10-20%) og oftest bedre end andre forhold, som kan påvirke en kildesporing, f.eks,. prøvetagningsusikkerhed (20-30%) eller variationen i indholdet af suspenderet stof (120-450 mg/l i tørvejr ~ faktor 4). Laboratorier Et antal laboratorier udbyder slamanalyser i "pakker", der er relevante for overvågning og afskæringsværdier for miljøfremmede stoffer. Præstationsprøvninger for disse stoffer har vist, at der p.t. kun er en håndfuld kvalificerede kommercielle laboratorier i Danmark, og hvis der er tale om mere specielle stoffer eller analyser af filtreret vand, kloakhud eller lignende anderledes prøvetype, bør der tages kontakt med analyselaboratoriet før igangsættelse af projektet. Nødvendige ressourcer Våd kildesporing kan være en relativt dyr aktivitet. Det er derfor en fordel at komme så langt som overhovedet muligt med tør kildesporing. Ressourcer skal om nødvendigt afsættes til (leje eller køb af) prøvetagningsudstyr, diverse arbejder ved montering (f.eks. opstemninger og ændrede brønddæksler), afspærring af trafik, materiel og mandskab fra andre kommunale afdelinger, (dagligt) tilsyn af prøvetagere og endelig betaling for analyser. Priserne (excl. moms) for leje af prøvetagningsudstyr vil sandsynligvis ligge mellem kr. 1.500 og 3.000 per uge afhængig af typen og vanskelighederne ved opsætning, mens priserne for en "slampakke" med de fire slamstoffer kan ligge fra kr. 3.000 til 5.000 afhængig af laboratoriet, metoden og antallet af analyser. Et samlet overslag på prøvetagning og analyse af prøver vil være 5.000 til 15.000 kroner per knudepunkt.
5. Vurdering og fortolkningKoncept Sideløbende med afviklingen af både tør og våd kildesporing skal graden af "succes" med at identificere potentielle og senere reelle kilder vurderes. I opstillingen af de forskellige niveauer i den tørre kildesporing er der skabt mulighed for, at man til stadighed kan vurdere, om formålet er opfyldt og i givet fald stoppe denne del af indsatsen. Denne mulighed for revurdering er videreført i den våde kildesporing, hvor resultatet kan være en beslutning om direkte indsats over for kilden eller videreførelse af kildesporingen. Tør kildesporing Indhentning og udnyttelse af lokalspecifik viden om spildevandsystemet og aktiviteterne i oplandet er en vigtig del af kildesporingen, men informationen er sjældent opdateret for nylig, og i fortolkningen er det derfor vigtigt at erkende behovet for at opfriske oplysninger inden for følgende områder.
Det er oplagt, at oplysninger om anvendelsen af kemiske stoffer og produkter på de enkelte virksomheder vil være til stor gavn ved en kildesporing, men det er meget forskelligt, hvor mange af de nævnte oplysninger, der findes i de enkelte kommuner, og hvor ofte de opdateres. Generelt er der i forhold til indhentning af de forskellige typer af ønsket information ofte forskellige komplicerende forhold. Oplysningerne findes således sjældent alle samlet i miljøafdelingen, og måske ikke en gang alene i teknisk forvaltning. Manglende tradition for samarbejde på tværs af afdelingerne kan komplicere processen. Lagrings- og arkiveringssystemer for de nævnte oplysninger er vidt forskellige, ikke blot fra kommune til kommune, men også mellem afdelinger inden for den samme kommunale forvaltning. Våd kildesporing Bearbejdning og fortolkning af resultatet fra en våd kildesporing bør omfatte beregning af belastning i de enkelte knudepunkter og en efterfølgende vurdering af de primære kilder. Muligheder og begrænsninger i forhold til fortolkningen er typisk afhængig af, hvor avanceret en prøvetagning, der er ressourcer til, men afhænger altså også af, hvor godt man kan kvantificere deloplande i kloaksystemet med hensyn til både stofbelastning og hydraulisk bidrag. Muligheder Vurdering af tilledningen af bestemte stoffer fra et opland skal være baseret på de lokal specifikke data på vandføring og eventuel viden om belastning med suspenderet stof eller lignende. Hvis flow-proportionale målinger ikke er tilgængelige kan beregninger typisk baseres på årlige middel vandføringer eller tilsvarende i kloakknudepunkter. Information om tørstofindholdet kan eventuelt estimeres (forholdsmæssigt) fra indholdet i tidsproportionale prøver fra de målte knudepunkter. Hvis der har været regnvejrsperioder under kildesporing i et fælleskloakeret område kan der i et vist omfang kompenseres herfor ved at udnytte kendskab til, hvor meget regn, der er faldet (mm) samt størrelsen af det befæstede areal. Begrænsninger De lokalspecifikke data på vandføring giver oftest årlige middelværdier, og det må overvejes om den aktuelle belastning er ændret, f. eks. ved omlægninger af kloaknettet, til- eller fraflytninger af virksomheder m.m. Belastningen med suspenderet stof er væsentlig ved estimering af andelen af den samlede slammængde fra oplandet, og er den væsentlig forskellig i de forskellige dele af kloaknettet, kan det give anledning til fejlagtige overslag. Ved valg af knudepunkter gælder det i øvrigt, at ledninger med kraftigt fald giver anledning til mere sand suspenderet i vandfasen end flade områder. Opholdstiden er normalt ikke så lang i kloaknet, at de miljøfremmede stoffer kan omdannes biologisk, men flygtige forbindelser vil dog kunne afdampe. Imidlertid er der på nogle virksomheder regnvands- eller forsinkelsesbassiner, ligesom kloaknettet kan være forsynet med tilsvarende bassiner på de pågældende ledninger. I så fald kan opholdstiden eventuelt have betydning for koncentrationen af de miljøfremmede stoffer. I tabel 5.1 er der angivet forskellige typiske fortolkningsmuligheder og cost-benefit overvejelser relateret til hhv. tør og våd kildesporing. Tabel 5.1 - Vurdering og fortolkning af kildesporingsresultater i 3 scenarier: Se her
6. Videre tiltag6.1 Verifikation Den afsluttende aktivitet på en kildesporing, hvor en eller få væsentlige punkt-kilder er identificeret, kan være gennemførelse af tilsyn på de pågældende virksomheder (eller andre kategorier af kilder). En gennemgang af kildens aktiviteter, herunder anvendelse af rå- og hjælpestoffer, for at lokalisere årsagen til udledningerne kan også anvendes som verifikation. Indgreb mod en kilde ad retslig vej kræver både, at udledningen er ulovlig, og at der foreligger tungtvejende, entydig dokumentation på basis af akkrediteret prøvetagning og analyse. Er det ikke muligt at gribe ind over for en forureningskilde ad retslig vej, gives der forskellige handlemuligheder på det lokale/kommunale niveau:
Ved problemer med diffus forurening fra husholdninger eller trafik er andre virkemidler relevante:
Inden kampagner over for borgere igangsættes bør det overvejes, om den ønskede begrænsning i tilførsel realistisk kan opnås gennem "blød" påvirkning. Det betyder også meget for effekten af kampagner, hvor godt målgruppen kan defineres og ikke mindst, hvilke ressourcer, der er til rådighed. En indsats til begrænsning af forurenende aktiviteter bør følges op af en monitering af, om det ønskede/forventede resultat nås. Moniteringens omfang og art tilpasses dels til den gennemførte indsats og til oplandets karakteristika. Der kan evt. etableres mere permanente overvågningsstationer med prøvetagning i knudepunkter og brug af indikatorer for forureningsbelastningen.
Bilag 1: Stofoversigter for de fire "slamstoffer"I dette bilag gives der, som eksempel på kildesporingsrelevante oplysninger, korte beskrivelser af karakteristika ved de fire miljøfremmede stoffer, for hvilke, der er fastsat afskæringsværdier i slam, dvs. PAH, DEHP, LAS og NPE. For hvert af stofferne er der tillige udarbejdet en skematisk oversigt over potentielle kilder og anvendelser af stoffet i Danmark. For yderligere detaljer om de fire "slamstoffer" henvises der til Miljøstyrelsens "Notat vedrørende kilder til miljøfremmede stoffer i spildevandsslam af 23. april 1998", der er udsendt til alle kommuner. Skematiske anvendelsesoversigter, svarende til de fire i dette bilag, er udarbejdet for yderligere 13 stoffer. Disse oversigter findes i projektets baggrundsrapport, som kan findes på Miljøstyrelsens hjemmeside. De 17 stoffer, der er udarbejdet anvendelsesskemaer for, er følgende: Tungmetaller: De fire miljøfremmede "slamstoffer": Øvrige organiske, miljøfremmede stoffer: PAH Stofidentitet Polycykliske aromatiske hydrocarboner (PAH) er en samlebetegnelse for en stor gruppe af organiske stoffer med to eller flere fusionerede benzenringe (aromatisk ringe) og typisk med 10-20 kulstofatomer. PAH er således ikke et eksakt stofnavn, men gruppen "tjærekulderivat" (» en sum af PAHer) er givet et CAS-nummer (65996-93-2). Ved fastsættelsen af en afskæringsværdi for PAH i slam, der ønskes anvendt til
jordbrugsformål, blev der udpeget 9 "indikatorstoffer" for PAH, som
repræsenterer de mest miljøfarlige stoffer i gruppen. Det drejer sig om: Vigtigste anvendelser PAH er som nævnt en stor og bred gruppe. En del af stofferne har biologisk oprindelse, men mange af de miljømæssigt mest interessante tilhører gruppen pyrogene PAH'er, dvs. stoffer, der er dannet ved ufuldstændig forbrænding af organisk materiale. Derudover er der de petrogene PAH'er, der findes i produkter, der er afledt af mineralolie, dvs. f.eks. tjære og asfalt. PAH'er indgår derfor i en række produkter og processer i forbindelse med træimprægnering, vejlægning og taglægning, men der er også en stor diffus belastning. Se i øvrigt anvendelsesoversigten. Stofegenskaber De fleste PAH'er, heriblandt de 9 indikatorstoffer, er faste stoffer ved stuetemperatur. Smelte- og kogepunkter er ikke kendt for alle stoffer, men smeltepunkter starter ved små 100 ° C og går op til noget over 200 ° C, mens kogepunkterne ligger mellem 275 og 500 ° C. Acenaphthen har en opløselighed i vand på ca. 21 mg/l (23 ° C), men ellers er vandopløseligheden af de større PAH'er lav. Log KOW går fra 3,9 til 6,6. Henry's lov konstant: 24 og 142 Pa. m3/mol for hhv. acenaphthen og anthracen. Opførsel i miljøet Den mikrobiologiske nedbrydelighed af PAH varierer betydeligt. Nogle af de små PAH'er er ret let nedbrydelige under aerobe forhold, mens nogle af de større, mere komplekse forbindelser med mere end fire aromatiske ringe har lange nedbrydningstider. Aerob nedbrydning foregår hurtigere end anaerob. PAH kan transporteres over lange afstande i atmosfæren. PAH'er bindes stærkt til organisk materiale, herunder slam. For nogle af stofferne er der rapporteret BCF-værdier (biokoncentreringsfaktor) på over 1000, men i almindelighed menes PAH'er ikke at have væsentligt potentiale for opkoncentrering gennem fødekæder. Økotoksicitet Den akutte giftighed over for vandlevende organismer varierer meget. Benzo(a) pyren er således stærkt giftigt: Der er rapporteret LC50-værdier for både fisk, krebsdyr og alger på 0,04 mg/l eller lavere. Omvendt er den akutte giftighed af anthracen lav. DEHP anses for at kunne have langtidseffekter i vandmiljøet. Regulering Der er fastsat en afskæringsværdi for summen af de 9 nævnte PAH'er i slam til jordbrugsformål på 6 mg/kg slam TS. Fra 1. juli 2000 sænkes værdien til 3 mg/kg TS. Kvalitetskriterier for drikkevand og jord er henholdsvis 0,2 m g/l og 0,5 mg/kg jord TS. Niveauer i spildevand og slam Produkter indeholdende PAH anvendes i vid udstrækning til udendørs formål, og atmosfæren er den vigtigste spredningsvej for PAH dannet ved forbrænding af organiske materiale (boligopvarmning, trafik, brande etc.). Vejvand er derfor en vigtig tilførselskilde for PAH i spildevandssystemer. Der kan dog også være specifikke, overvejende industrielle punktkilder. I vejvandsprøver fra det nordlige København var PAH-koncentrationen af de 9 indikatorstoffer 2,14 m g/l, mens der i sediment i regnvandssystemet blev fundet i gennemsnit 2,1 mg PAH/kg TS (Miljøprojekt 355, 1997). Gennemsnittet for indhold i slam ved en undersøgelse i 1996 på 20 danske renseanlæg var 1,67 mg/kg TS (fra 0,092 til 15,2 mg/kg TS) (Miljøprojekt 328, 1996). Medianværdien for PAH i dansk spildevandsslam (50% af den producerede slammængde) var i 1997 på ca. 1,4 mg/kg TS. I 10% af slammængden var niveauet lavere end 0,43 mg/kg TS, mens der i andre 10% af slammængden var mere end 3,2 mg/kg TS (beregnet ud fra upublicerede data fra Plantedirektoratet). En analyse af 1997-tallene viser også, at der generelt er mere PAH i anaerobt end i aerobt behandlet slam. Der er ingen sammenhæng mellem niveau og anlægsstørrelse, men en undersøgelse fra 1996 tyder, som forventeligt, på, at det tiltager med graden af fælleskloakering i oplandet. Prøvetagning PAH binder sig til suspenderet stof i spildevandet. Filtrerede vandprøver vil derfor sandsynligvis kun indeholde lidt PAH, og total vandprøver (dvs. ufiltrerede) eller bundfældet slamfase bør vælges i stedet. Kemisk analyse Prøven ekstraheres med et organisk opløsningsmiddel, gennemgår oprensning og inddampning. Typisk måling for PAH sker med gas-chromatografi og massespektrometer (GC-MS). Ofte behandles og analyseres prøver i samme arbejdsgang for DEHP, NPE og PAH. Tabel : Se her Stofidentitet Navn: Di(2-ethylhexyl)phthalat (DEHP) CAS-nr.: 117-81-7 Vigtigste anvendelser Den største anvendelse af DEHP er som blødgører af stive polymermaterialer, primært PVC. Desuden kan DEHP indgå i forskellige malinger og lakker, i visse trykfarver, lime, udfyldningsmidler og kosmetiske produkter. Det diffuse bidrag til kloaknet er betydeligt. Se i øvrigt anvendelsesoversigten. Stofegenskaber DEHP er en væske ved stuetemperatur. Stoffet smelter ved - 55 ° C, koger ved 385 ° C og dets opløselighed i vand er 100 mg/l (23 ° C). Log KOW = 7,6. Henry's lov konstant: 1,115 Pa. m3/mol. Opførsel i miljøet DEHP anses for let nedbrydeligt under aerobe forhold i vandige testsystemer. Nedbrydningen går væsentlig langsommer under anaerobe forhold. DEHP har stor affinitet til organisk materiale, herunder slam. Det kan biokoncentreres i fisk; en BCF (biokoncentreringsfaktor) på 9400 er rapporteret. Økotoksicitet Den akutte giftighed over for vandlevende organismer er høj. Der er rappor-teret LC50-værdier for både fisk, krebsdyr og alger ned til hhv. 0,69 mg/l, 0,32 mg/l og 0,32 mg/l. DEHP anses for at have langtidseffekter i vandmiljøet. Regulering Der er fastsat en afskæringsværdi for DEHP i slam til jordbrugsformål på 100 mg/kg
slam TS. Fra 1. juli 2000 sænkes værdien til 50 mg/kg TS. Niveauer i spildevand og slam Der er i en undersøgelse fra 1995 på tre danske renseanlæg påvist gennem-snitlige DEHP-koncentrationer i indløbet på 123-247 m g/l (Miljøprojekt 278, 1995). Også vejvand har i en undersøgelse fra Københavnsområdet vist sig at indeholde en del DEHP; gennemsnitskoncentrationen blev fundet til 32 m g/l (Miljøprojekt 355, 1997). Ved analyser i 1996 af slam på 20 danske renseanlæg blev der fundet en gennemsnitsværdi på 37,8 mg DEHP/kg TS (Miljøprojekt 328, 1996). Medianværdien for DEHP i dansk spildevandsslam (50% af den producerede slammængde) var i 1997 på ca. 21 mg/kg TS. I 10% af slammet var niveauet lavere end 6,2 mg/kg TS, mens det i andre 10% af slammængden var højere end 51 mg/kg TS (beregnet ud fra upublicerede data fra Plantedirektoratet). En analyse af 1997-tallene viser også, at der generelt er mere DEHP i anaerobt end i aerobt behandlet slam. Derimod er der ingen tydelig sammenhæng mellem DEHP-konc. i slammet og størrelsen af renseanlægget (oplandet). Prøvetagning DEHP binder sig til suspenderet stof i spildevandet. Filtrerede vandprøver vil derfor sandsynligvis kun indeholde lidt DEHP, og total vandprøver (dvs. ufiltrerede) eller bundfældet slamfase bør vælges i stedet. Kemisk analyse Prøven ekstraheres med organisk opløsningsmiddel, oprenses og inddampes. Typisk måles DEHP ved gaschromatografi og massespektrometer (GC-MS). Ofte analyseres prøver i samme arbejdsgang for DEHP, NPE og PAH. Tabel: Se her Stofidentitet Begrebet LAS står for lineære alkylbenzensulfonater, og dækker over et antal beslægtede specifikke forbindelser med forskellig længde af den såkaldte alkylkæde (kæde med oftest 10-13 kulstofatomer). CAS-nr.: 42615-29-2 (LAS som gruppe) Vigtigste anvendelser LAS er en såkaldt anionisk detergent (overfladeaktivt stof), der i udstrakt grad bruges som vaskeaktivt stof i tekstilvaskemidler samt i forskellige rengøringsmidler. Det kan også indgå i køle-/skærevæsker. Det er med andre ord et stof, der benyttes i mange produkter i både industri og husholdninger, hvorfor det diffuse bidrag er betydeligt. Se i øvrigt anvendelsesoversigten. Stofegenskaber Der har ikke i almindelig håndbogslitteratur kunnet findes specifikke data vedrørende LAS's fysisk-kemiske egenskaber. Opførsel i miløet Primærnedbrydningen af LAS foregår hurtigt under aerobe forhold i vandige testsystemer og under aerobe forhold i spildevandsystemer og slam Den fuldstændige mineralisering sker noget langsommere. Nedbrydningen går næsten i stå under anaerobe forhold. Økotoksicitet Hvad angår den akutte giftighed over for fisk er der rapporteret LC50-værdier for fisk på 0,4-1,6 mg/l, og for krebsdyr og alger i et bredt interval mellem 0,1 og 120 mg/l. Regulering Der er fastsat en afskæringsværdi for LAS i slam til jordbrugsformål på 2600 mg/kg slam TS. Fra 1. juli 2000 sænkes værdien til 1300 mg/kg TS. Kvalitetskriteriet for LAS i jord er 5 mg/kg jord TS. Niveauer i spildevand og slam LAS findes i alle i spildevandssystemer og påvises i alle prøver af kommunalt spildevandsslam, hvor der analyseres for det. I en undersøgelse fra 1996 af slam fra 20 danske renseanlæg blev der således fundet en medianværdi for LAS på 530 mg/kg TS (Miljøprojekt 328, 1996) og en maksimalværdi på 16.100 g/kg TS. Medianværdien (50% af den producerede slammængde) for LAS i dansk spildevandsslam var i 1997 på 97,5 mg/kg TS. I 10% af slammængden var niveauet lavere end 50 mg/kg TS, mens der i andre 10% er niveauer højere end 1270 mg/kg TS (beregnet ud fra upublicerede data fra Plantedirektoratet). En analyse af 1997-tallene viser også tydeligt, at LAS-niveauerne i anaerobt udrådnet slam er højere end i aerobt behandlet slam. Prøvetagning LAS binder sig til suspenderet stof i spildevandet, om end ikke i samme omfang som DEHP, NPE og PAH. Filtrerede vandprøver kan derfor anvendes, men total vandprøver (dvs. ufiltrerede) eller bundfældet slamfase er fuldt ud anvendelige. Det kan være en fordel at have samme prøvetagningsmetode for alle stoffer. Kemisk analyse Prøven ekstraheres med et organisk opløsningsmiddel, gennemgår oprensning og inddampning. Typisk måling for LAS sker med væskekromatografi og måling i ultraviolet spektrum (LC-UV). Prøver må typisk deles så LAS kan behandles adskilt fra DEHP, NPE og PAH. Tabel : Se her Stofidentitet Begrebet NPE står for nonylphenolethoxylater, og dækker over en gruppe af nærtbeslægtede specifikke kemiske forbindelser med et antal af ethoxygrupper op til 30-40. Grundmolekylet i dem alle er nonylphenol (NP). CAS-nr.: NPE som gruppe: 9016-45-9 Til vurdering af slamkvalitet i forhold til afskæringsværdien ved brug af slam til jordbrugsformål bruges summen af NP og NPE med 1-2 ethoxygrupper (NPE, 1-2 EO). Vigtigste anvendelser NPE er en såkaldt nonionisk detergent (overfladeaktivt stof) i en lang række vaske- og rengøringsmidler, primært til industrielle formål, men bruges også i autoshampoo, forskellige kosmetisk produkter, sæddræbende cremer osv. Desuden bruges NPE med korte ethoxykæder (5<m<8) som emulgator. Se i øvrigt anvendelsesoversigten. Stofegenskaber NPE er et fast stof ved stuetemperatur, men smelter allerede ved 42-43 ° C. Massefylden er tæt ved 1. Opførsel i miljøet Under aerobe betingelser nedbrydes NPE relativt hurtigt ved successiv fraspaltning af ethoxygrupper til grundmolekylet nonylphenol, der er noget mere persistent. Nonylphenol er et lipofilt (fedtopløseligt) stof. Økotoksicitet For NPE med 9-10 EO er der rapporteret LC50-værdier (96 timer) for fisk på 1-11 mg/l. Regulering Der er fastsat en afskæringsværdi for NPE i slam til jordbrugsformål på 50 mg/kg slam TS. Fra 1. juli 2000 sænkes værdien til 10 mg/kg TS. Der er ikke fastsat kvalitetskriterier for NPE i overfladevand og jord, men værdierne for nonylphenol i disse to matricer er hhv. henholdsvis 1 m g/l og 0,01 mg/kg jord TS. Niveauer i spildevand og slam Medianværdien (50% af den producerede slammængde) for NPE i dansk spildevandsslam var i 1997 på 6,4 mg/kg TS. I 10% af slammet var niveauet lavere end 1,3 mg/kg TS, mens det i andre 10% af slammængden var højere end 44 mg/kg TS (beregnet ud fra upublicerede data fra Plantedirektoratet). Prøvetagning NPE binder sig til suspenderet stof i spildevandet. Filtrerede vandprøver vil derfor sandsynligvis kun indeholde lidt NPE, og total vandprøver eller bundfældet slamfase bør vælges i stedet. Dette gælder dog især for NPE med 0, 1 eller 2 led i ethoxykæden. Hvis der i kilden kan være tale om polyethoxyleret NPE (lange ethoxykæder) vil mere af stoffet være opløst i vandfasen. Kemisk analyse Prøven ekstraheres med organisk opløsningsmiddel, oprenses og inddampes. Typisk analyseres NPE ved gaschromatografi-massespektrometri (GC-MS). Ofte behandles og analyseres prøver i samme arbejdsgang for DEHP, NPE og PAH. Polyethoxyleret NPE kan være så vandopløseligt, at det dårligt lader sig ekstrahere med samme opløsningsmiddel, som anvendes til DEHP, PAH og NPE, ligesom målemetoden typisk må ændres. Det anbefales at tage kontakt med analyselaboratoriet, hvis målinger for polyethoxyleret NPE overvejes. Tabel Se her |